Reduksjon av organiske miljøgifter og smittestoffer ved ulike behandlingsmetoder for organisk avfall i Norge

Reduksjon av organiske miljøgifter og smittestoffer ved ulike behandlingsmetoder for organisk avfall i Norge Litteraturstudium Aquateam - Norsk vannteknologisk senter A/S Rapport nr: 02-033 Prosjekt nr: O-01158 Prosjektleder: Siv.ing. Bjarne Paulsrud Medarbeider: Siv.ing. Elisabeth Lyngstad Dato: 28.03.03 Side 1 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

aquateam RAPPORT Postboks 6875 Rodeløkka Rapportnummer: 02-033 0504 Oslo Tilgjengelighet: Åpen Telefon: 22 35 81 00 Telefaks: 22 35 81 10 Rapportens tittel Reduksjon av organiske miljøgifter og smittestoffer ved ulike behandlingsmetoder for organisk avfall i Norge - Litteraturstudium Forfatter(e) sign. Dato 28.03.03 Antall sider og bilag 30 Ansv. sign. Bjarne Paulsrud Prosjektnummer O-01158 Oppdragsgiver ORIO-programmet v/norsas AS Oppdr.givers ref. Tormod Briseid Organiske miljøgifter For mange av de metodene som brukes for hygienisering av avløpsslam i Norge, finnes det lite eller ingen data i litteraturen om behandlingens effekt på organiske miljøgifter i slammet. Dette gjelder spesielt for pasteurisering, aerob termofil forbehandling, termisk hydrolyse, termisk tørking og kalkbehandling. Dersom det nye EU-direktivet for slam blir vedtatt med de foreslåtte grenseverdier for organiske miljøgifter, vil sannsynligvis flere norske avløpsrenseanlegg måtte redusere slammets innhold av ftalatet DEHP, nonylfenol/-etoksilater (NPE) og lineære alkylbenzensulfonater (LAS) for å kunne bruke slammet i jordbruket. Vi vet i dag ikke hvordan dette kan gjøres på en kost-effektiv måte ved norske renseanlegg. I våtorganisk avfall er det lave konsentrasjoner av organiske miljøgifter, og vi kjenner også relativt godt hvilke reduksjoner som kan oppnås ved de aktuelle behandlingsmetodene i Norge (kompostering og anaerob stabilisering). Smittestoffer fra mennesker og dyr For de aller fleste slambehandlingsmetodene som brukes i Norge, har man nå kunnskaper om hvilke driftsbetingelser som er kritiske for å kunne tilfredsstille Slamforskriftens hygieniseringskrav. Dette gjelder imidlertid ikke for termofil anaerob stabilisering og rankekompostering/langtidslagring av avløpsslam. Dersom det nye EU-direktivet for slam blir vedtatt med de foreslåtte hygieniseringskrav (bl.a. en angitt reduksjon av visse indikatororganismer), finnes det ikke tilstrekkelig dokumentasjon på slike reduksjoner ved norske renseanlegg i dag. Ved kompostering av våtorganisk avfall (reaktor- eller rankekompostering) har man i et nylig avsluttet nordisk prosjekt klarlagt kritiske driftsbetingelser for å oppnå tilfredsstillende hygienisering. Dette er ikke tilfelle for anlegg med termofil anaerob stabilisering av våtorganisk avfall. Stikkord - norsk Avløpsslam Våtorganisk avfall Organiske miljøgifter Smittestoffer Behandlingsmetoder Stikkord - engelsk Sewage sludge Biowaste Organic micropollutants Pathogens Treatment methods Dato: 28.03.03 Side 2 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

Innholdsfortegnelse 0. SAMMENDRAG OG KONKLUSJONER... 4 1. INNLEDNING...5 2. REDUKSJON AV ORGANISKE MILJØGIFTER VED ULIKE BEHANDLINGSMETODER FOR ORGANISK AVFALL... 6 2.1. Avløpsslam...6 2.1.1. Våtkompostering...7 2.1.2. Anaerob stabilisering (råtnetanker)...8 2.1.2.1 Aerob, termofil forbehandling + anaerob stabilisering...10 2.1.2.2 Pasteurisering + anaerob stabilisering...10 2.1.2.3 Termisk hydrolyse + anaerob stabilisering...10 2.1.2.4 Anaerob stabilisering + termisk tørking...11 2.1.3. Kalkbehandling...11 2.1.4. Kompostering...11 2.1.5. Langtidslagring...12 2.2. Våtorganisk avfall...13 3. REDUKSJON AV SMITTESTOFFER VED ULIKE BEHANDLINGSMETODER FOR ORGANISK AVFALL... 16 3.1. Avløpsslam...16 3.1.1. Norske hygieniseringskrav...16 3.1.2. Tyske hygieniseringskrav...17 3.1.2.1 Generelt...17 3.1.2.2 Metodekontroll...18 3.1.2.3 Driftskontroll (internkontroll)...19 3.1.3. Hygieniseringskrav i USA...20 3.1.3.1 Generelt...20 3.1.3.2 Alternativer for å dokumentere overholdelse av hygienekravene til klasse A slam...21 3.1.4. Hygieniseringskrav i forslag til nytt EU-direktiv for slam...24 3.2. Våtorganisk avfall...25 4. REFERANSER... 27 Dato: 28.03.03 Side 3 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

0. Sammendrag og konklusjoner Effekten av ulike behandlingstiltak på innholdet av organiske miljøgifter og smittestoffer i forskjellige typer organisk avfall (inklusive avløpsslam) er svært dårlig dokumentert i Norge. For å bedre denne situasjonen søkte Aquateam i samarbeid med Jordforsk og Veterinærhøgskolen i desember 2001 ORIO-programmet om delfinansiering av et prosjekt hvor målet var å dokumentere hvilke reduksjoner av organiske miljøgifter og smittestoffer som kan forventes ved norske behandlingsanlegg for avløpsslam og våtorganisk avfall under normale (definerte) driftsbetingelser og ved håndtering av typisk norske avfalls- og slamtyper. Prosjektforslaget var basert på at det skulle gjennomføres kontrollerte forsøk i benkeskala samt målinger og registreringer i fullskala anlegg. Det var planlagt at prosjektet skulle omfatte både kompostering, anaerob stabilisering (i kombinasjon med et hygieniseringstrinn) og kalkbehandling. Prosjektsøknaden ble avslått i sin opprinnelige form, men det ble bevilget et mindre beløp til å gjennomføre det litteraturstudiet som var inkludert i søknaden. Dette litteraturstudiet har gitt grunnlag for følgende konklusjoner: Organiske miljøgifter For mange av de metodene som brukes for hygienisering av avløpsslam i Norge, finnes det lite eller ingen data i litteraturen om behandlingens effekt på organiske miljøgifter i slammet. Dette gjelder spesielt for pasteurisering, aerob termofil forbehandling, termisk hydrolyse, termisk tørking og kalkbehandling. Dersom det nye EU-direktivet for slam blir vedtatt med de foreslåtte grenseverdier for organiske miljøgifter, vil sannsynligvis flere norske avløpsrenseanlegg måtte redusere slammets innhold av ftalatet DEHP, nonylfenol/-etoksilater (NPE) og lineære alkylbenzensulfonater (LAS) for å kunne bruke slammet i jordbruket. Vi vet i dag ikke hvordan dette kan gjøres på en kost-effektiv måte ved norske renseanlegg. I våtorganisk avfall er det lave konsentrasjoner av organiske miljøgifter, og vi kjenner også relativt godt hvilke reduksjoner som kan oppnås ved de aktuelle behandlingsmetodene i Norge (kompostering og anaerob stabilisering). Smittestoffer fra mennesker og dyr For de aller fleste slambehandlingsmetodene som brukes i Norge, har man nå kunnskaper om hvilke driftsbetingelser som er kritiske for å kunne tilfredsstille Slamforskriftens hygieniseringskrav. Dette gjelder imidlertid ikke for termofil anaerob stabilisering og rankekompostering/langtidslagring av avløpsslam. Dersom det nye EU-direktivet for slam blir vedtatt med de foreslåtte hygieniseringskrav (bl.a. en angitt reduksjon av visse indikatororganismer), finnes det ikke tilstrekkelig dokumentasjon på slike reduksjoner ved norske renseanlegg i dag. Ved kompostering av våtorganisk avfall (reaktor- eller rankekompostering) har man i et nylig avsluttet nordisk prosjekt klarlagt kritiske driftsbetingelser for å oppnå tilfredsstillende hygienisering. Dette er ikke tilfelle for anlegg med termofil anaerob stabilisering av våtorganisk avfall. Dato: 28.03.03 Side 4 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

1. Innledning I et forprosjekt innenfor ORIO-programmet (Amundsen et al., 2001a) er det gjort en sammenstilling av tilgjengelige data i Norge vedrørende miljøgifter og smittestoffer i organisk avfall (primært våtorganisk avfall og avløpsslam). I tillegg til statusrapporteringen er det fokusert på områder hvor det er behov for ytterligere kunnskap for å kunne bidra til en mer bærekraftig disponering av organiske restprodukter i Norge. Effekten av ulike behandlingstiltak på innholdet av organiske miljøgifter og smittestoffer i forskjellige typer organisk avfall er svært dårlig dokumentert i Norge. For organiske miljøgifter er det stort sett bare analysert på innholdet i ferdigbehandlet slam og kompost fra våtorganisk avfall (Paulsrud et al., 1997a; Paulsrud et al., 1997b; Breivik, 2001 og Nedland & Paulsrud, 2002) og det finnes bare én undersøkelse hvor man har sett på nedbrytningen av slike stoffer ved én type behandling (kompostering) (Amundsen et al., 2001a). For smittestoffer er det også svært begrenset hva som finnes av informasjon fra norske anlegg om reduksjonen av patogener og indikatororganismer ved de vanlige brukte behandlingsmetodene for hygienisering av slam og våtorganisk avfall (Nedland & Paulsrud, 1996; Nedland & Paulsrud, 1999; Paulsrud et al., 2001; Nybruket et al., 2003). Ett unntak her er det nordiske prosjektet vedrørende kompostering av våtorganisk avfall og slam som omfatter ett norsk komposteringsanlegg for våtorganisk avfall (Christensen et al., 2001). Aquateam i samarbeid med Jordforsk og Veterinærhøgskolen søkte i desember 2001 ORIOprogrammet om delfinansiering av et prosjekt hvor målet var å dokumentere hvilke reduksjoner av organiske miljøgifter og smittestoffer som kan forventes ved norske behandlingsanlegg for avløpsslam og våtorganisk avfall under normale (definerte) driftsbetingelser og ved håndtering av typisk norske avfalls- og slamtyper. Prosjektforslaget var basert på at det skulle gjennomføres kontrollerte forsøk i benkeskala samt målinger og registreringer i fullskala anlegg. Det var planlagt at prosjektet skulle omfatte både kompostering, anaerob stabilisering (i kombinasjon med et hygieniseringstrinn) og kalkbehandling. Prosjektsøknaden ble avslått i sin opprinnelige form, men det ble bevilget et mindre beløp (kr. 50.000,-) til å gjennomføre det litteraturstudiet som var inkludert i søknaden. Herværende rapport presenterer dette litteraturstudiet som er begrenset til å dekke nedbrytning/omdanning av organiske miljøgifter samt reduksjon av smittestoffer fra mennesker og dyr ved de vanligste behandlingsmetodene for slam og våtorganisk avfall i Norge. Dato: 28.03.03 Side 5 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

2. Reduksjon av organiske miljøgifter ved ulike behandlingsmetoder for organisk avfall 2.1. Avløpsslam Behandling av avløpsslam skjer som oftest i tilknytning til et avløpsrenseanlegg, og det er mange forhold som avgjør hvor stor del av innkommende organiske miljøgifter i avløpsvannet som kan finnes igjen i det ferdigbehandlete slammet. Figur 1 viser en prinsippskisse av hva som kan skje med organiske miljøgifter som kommer med avløpsvannet til et renseanlegg eller som tilføres slambehandlingen direkte via eksternt slam. Som det fremgår av figuren, er det mange mulige veier for organiske miljøgifter gjennom avløpsrensing/slambehandling, og den endelige skjebnen for slike stoffer vil bl.a. avhenge av stoffenes egenskaper og hvilke prosesser som inngår i avløpsrensingen og slambehandlingen. Dette betyr at det er svært krevende å få pålitelige resultater fra fullskala anlegg når det gjelder å dokumentere effekten av slambehandlingen på organiske miljøgifter. I slike tilfeller bør det tas mengdeproporsjonale blandprøver av alle delstrømmer inn og ut av behandlingsprosessene slik at man kan sette opp en massebalanse som grunnlag for å beregne reduksjonen av de ulike stoffene. Siden dette normalt er veldig ressurskrevende, vil det ofte være bedre å foreta nedbrytningsforsøk under kontrollerte forhold i et pilotskala anlegg som har en realistisk driftsmodus. Husholdninger Industri og næringsvirksomhet Søppelfyllinger / deponier OMDANNET/ NEDBRUTT UTSLIPP TIL I ANLEGGET LUFT AVLØPSRENSEANLEGG Overvann RETUR VIA SLAMVANN OVERFØRT TIL SLAM UTSLIPP TIL LUFT Septikslam etc. Slam fra andre renseanlegg. SLAMBEHANDLINGSANLEGG UTSLIPP VIA BEHANDLET SLAM OMDANNET/NEDBRUTT I ANLEGGET Figur 1. Oversikt over mulige transportveier for organiske miljøgifter i et avløpsrenseanlegg med slambehandling Litteraturdata om reduksjoner av organiske miljøgifter ved ulike slambehandlingsmetoder har ofte mangelfull informasjon om prøvetakingsopplegg, massebalansevurderinger etc. og sammen med lite standardiserte analysemetoder, fører dette til store avvik i resultatene fra forskjellige kilder. I det etterfølgende har vi presentert litteraturdata fordelt på de slambehandlingsmetodene som er representert i Norge i dag, for på den måten å synliggjøre hvilke kunnskaper man har på dette feltet for de ulike metodene. Dato: 28.03.03 Side 6 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

Metodene som er vurdert, er sammenstilt i figur 2, og det henvises til f.eks. Nedland & Paulsrud (1996) for nærmere beskrivelse av de ulike metodene. Råslam (fortykket) Aerob, termofil forbehandl. Pasteurisering Termisk hydrolyse Våtkompostering Anaerob stabilisering Anaerob stabilisering Anaerob stabilisering Anaerob stabilisering Avvanning Avvanning Avvanning Avvanning Avvanning Avvanning Avvanning Avvanning Termisk tørking Kompostering Kalkbehandling Langtidslagring Stabilisert og hygienisert slam Figur 2. Metoder for stabilisering og hygienisering av slam i Norge. 2.1.1. Våtkompostering Det finnes i dag bare ett våtkomposterings-anlegg i Norge som behandler slam fra et kommunalt avløpsrenseanlegg (Vårnes renseanlegg, Stokke kommune mekanisk/kjemisk rensing), men i tillegg er det ett anlegg for behandling av slam fra biologisk/kjemisk rensing av avløpsvann fra potetindustrien (Maarud fabrikker, Sør-Odal). Det finnes også en del mindre anlegg for behandling av husdyrgjødsel, og som også tar imot noe septikslam. Felles for alle disse norske anleggene er at det ikke er rapportert noen analyser av organiske miljøgifter. Våtkomposteringsanlegg for avløpsslam er mer utbredt i Tyskland og Sveits, hvor det ble bygd en rekke anlegg på 80-tallet, og også i USA er det blitt bygd en god del anlegg etter at hygieniseringskravene for slam ble innført der i 1992. Det er imidlertid funnet lite data om nedbrytning av organiske miljøgifter ved våtkompostering av slam, til tross for at det er publisert en rekke artikler som omhandler denne metoden, men her har det i vesentlig grad vært fokusert på hygieniseringseffekten og på nedbrytning av organisk stoff, samt generelle driftsparametre for prosessen. Renner et al. (1994) har undersøkt reduksjonen av PAH (16 stk.) i slam ved våtkompostering. Forsøkene ble utført både i laboratorie- og i pilotskala, og det ble etablert massebalanse ved også å måle på ventilasjonsluften fra anleggene. Det ble funnet reduksjoner på 26-36% av sum PAH ved pilotforsøkene, mens man i laboratorieskala oppnådde en reduksjon på 32-70%. Dato: 28.03.03 Side 7 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

I en undersøkelse som Giger et al. (1987) gjorde av slam fra 29 renseanlegg i Sveits, framgår det klart at anleggene med aerob stabilisering av slammet (ved 10-15ºC) har et signifikant lavere innhold av nonylfenol i slammet enn anleggene med anaerob stabilisering. Undersøkelsen gir imidlertid ingen data for hvor stor andel av nonylfenol (eller andre organiske miljøgifter) som blir fjernet ved den aerobe slamstabiliseringen. 2.1.2. Anaerob stabilisering (råtnetanker) I Norge er anaerob stabilisering av slam alltid kombinert med en hygieniseringsprosess (se figur 2) siden det er krav om både stabilisering og hygienisering av slam som skal brukes på jordarealer. Ved to anlegg (Bekkelaget i Oslo og Sellikdalen i Kongsberg) drives råtnetankene termofilt (ved 50-55ºC) for å oppnå en bedre hygienisering (se kap. 3.1), mens de øvrige råtnetankanleggene drives i det mesofile området (35-40ºC). Det er ganske mye data i litteraturen om effekten av anaerob stabilisering på innholdet av organiske miljøgifter i slam, siden dette er den mest vanlige slambehandlingsmetoden i de fleste land. Giger et al. (1987) har sett på nedbrytningen av tensider ved anaerob stabilisering av slam. For den anioniske tensiden lineær alkylbenzensulfonat (LAS), som dominerer i husholdningsvaskemidler internasjonalt, ble det konstatert 20-30% nedbrytning i råtnetankene ved et renseanlegg i Zürich. Den samme studien omfattet også nonioniske tensider av typen nonylfenolpolyetoksilater (NPnEO, n = 3-20), som er mye brukt i rengjøringsmidler innen industrien. Ved anaerob stabilisering blir NPnEO brutt ned til et mellomprodukt, nonylfenol, som er svært lite nedbrytbart under anaerobe forhold. Svenske undersøkelser (Granmo et al., 1986) har vist at i ubehandlet slam utgjorde nonylfenol 15% av de totale NPnEO, mens den tilsvarende andelen i utråtnet slam var 80%. Brunner et al. (1988) fant at ca. 50% av NPnEO i et mekanisk slam (primærslam) ble omvandlet til nonylfenol ved anaerob stabilisering. For ftalater av typen di-2-etylheksylftalat (DEHP) er dataene motstridende når det gjelder nedbrytning under anaerobe forhold. Shelton et al. (1984) angir at det ikke skjedde noen signifikant biologisk omsetning av DEHP ved 10 ukers anaerob inkubasjon av slam, mens Kirsch & Wukasch (1985) oppnådde mer enn 99% reduksjon av DEHP og dimetylftalat ved anaerob stabilisering. I sistnevnte tilfelle ble imidlertid forsøkene gjort med akklimatiserte mikroorganismer. Dette indikerer at et råtnetankanlegg som mottar slam med sporadisk høyt DEHP-innhold, neppe vil gi noen reduksjon av innholdet, mens ved en jevn tilførsel av DEHP vil den anaerobe stabiliseringen kunne gi signifikante reduksjoner. I Kirsch & Wukasch forsøk med akklimatiserte mikroorganismer oppnådde man over 99% reduksjon av pentaklorfenol, og over 95% reduksjon av klorbensen, mens det for mono- og bisykliske aromater ble funnet 91% reduksjon av toluen og 95% reduksjon av naftalen. Ring (1993) har gjennomført en fullskala undersøkelse av nedbrytningen av organiske miljøgifter i råtnetanken ved Katrineholms renseanlegg i Sverige. Driften av anlegget ble optimalisert før undersøkelsen startet, og dette innebar bl.a. kontinuerlig innpumping av råslam over hele døgnet og en tilnærmet konstant temperatur på 38ºC i råtnetanken. I åtte påfølgende uker ble det tatt kontinuerlige prøver av innpumpet råslam, og med en tidsforskyvning på fem uker (tilsvarende teoretisk oppholdstid på 35 døgn) ble det tatt tilsvarende prøver av utråtnet slam. Ved hjelp av slammengdemålere, tørrstoffmålinger og analyser av organiske miljøgifter ble det gjort masseberegninger som viste en reduksjon på 13% av nonylfenol + nonylfenoletoksilater (n = 3), 12% reduksjon av sum PAH (5 stk.), 46% reduksjon av sum PCB (7 stk.) og ca. 70% reduksjon av di-n-butylftalat. Det ble merkelig nok ikke påvist DEHP verken i inngående eller utgående slam. Den store prosentvise reduksjonen i PCB skyldes et spesielt høyt innhold i en av ukeblandprøvene fra inngående slam, og denne kunne senere ikke spores i det utgående slammet. Dato: 28.03.03 Side 8 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

I en kanadisk undersøkelse (Parker et al., 1995) har man sett på nedbrytningen av PAH (6 stk.) i avløpsslam gjennom et to-trinns råtnetankanlegg i pilotskala. Oppholdstiden i hver av råtnetankene var 26,5 døgn, men det var bare den første tanken som hadde oppvarming (35ºC) og omrøring. Forsøkene ble kjørt over en periode på 2,5 måned og de undersøkte PAH-isomerer (acenaften, acenaftylen, antracen, 2-metylnaftalen, naftalen og fenantren) ble tilført inngående slam i kjente konsentrasjoner. Basert på massebalanseberegninger ble det funnet reduksjoner på 63-84%, med den laveste reduksjonen for acenaften og den høyeste for acenaftylen. Trably et al. (2002) har studert nedbrytning av PAH (13 stk.) ved anaerob stabilisering av slam i laboratorieskala ved 35ºC (mesofil utråtning) og ved 55ºC (termofil utråtning). Ved mesofil drift oppnådde man 45-58% reduksjon for de ulike PAH ene, mens reduksjonene økte til 48-68% ved termofil drift. Det ble også vist at PAH-reduksjonene kunne økes ytterligere dersom man tilførte prosessen bakterier som på forhånd var tilpasset til nedbrytning av PAH. Det er gjort diverse laboratorieundersøkelser av hvorvidt dioksiner/furaner kan dannes ved anaerob stabilisering av slam, og resultatene er motstridende. Hengstmann et al. (1990) viser til en økning av dioksiner/furaner under anaerobe forhold, mens nyere undersøkelser under mer kontrollerte betingelser og med tilsetning av pentaklorfenol og klorbenzen viser ingen økning i dioksin/furan-innholdet selv om de tilsatte stoffene ble brutt ned (Weber et al., 1995). Schramm et al. (1996) viste i laboratorieforsøk at konsentrasjonen av to dioksinkongener (OCDD og HpCDD) ble fordoblet under anaerob nedbrytning av avløpsslam i en åpen beholder ved 20ºC i 192 døgn. Det var da korrigert for den tilhørende nedbrytning av organisk stoff. Andre dioksiner eller furanforbindelser ble ikke oppkonsentrert. Tilsvarende forsøk under fullstendig anaerobe forhold ga ingen økning i noen dioksinforbindelser, og den praktiske konklusjonen var at ved lagring av slam i åpne beholdere (semi-anaerobe forhold) kan man få dannet dioksiner, men at dette ikke skjer i en normal råtnetank med fullstendig anaerobe forhold. Etter at det i Danmark ble innført maksimalverdier (avskjæringsverdier) for LAS, PAH (9 stk.), NPE og DEHP i avfallsprodukter (inklusive slam og kompost) til jordbruksformål (Miljø- og Energiministeriet, 1996), er det gjennomført en rekke prosjekter for å dokumentere effektene på de aktuelle stoffene av ulike behandlingsmetoder for organisk avfall. Miljøstyrelsen (1999) konkluderer på grunnlag av litteraturstudier og laboratorieforsøk med at LAS ikke kan brytes ned under anaerobe og metanogene betingelser. Langkjedete nonylfenoletoksilater (NPnEO) kan omsettes mikrobiologisk under slike forhold, ved at det dannes forbindelser med et lavere antall etoksilatgrupper (NP 1 EO og NP 2 EO) samt nonylfenol (NP). Disse stoffene vil imidlertid ikke nedbrytes videre under anaerobe forhold. PAHforbindelser med en eller to ringer kan brytes ned anaerobt, mens dette ikke er tilfelle for PAH med fire eller flere ringer. Rapporten konkluderer også med at heller ikke DEHP blir nedbrutt under anaerobe betingelser. I en annen dansk rapport (Miljøstyrelsen, 2002) har man fokusert spesielt på nedbrytning av nonioniske tensider (langkjedete nonylfenoletoksilater og langkjedete alkoholetoksilater) ved biologisk avløpsrensing og ved utråtning av slam. Det er gjort målinger ved to danske avløpsrenseanlegg (Herning med mesofil utråtning og Hillerød med termofil utråtning), og man har klart å sette opp akseptable massebalanser for de aktuelle stoffene ved begge anlegg. Når det gjelder nedbrytning under anaerobe forhold i råtnetankene, er hovedkonklusjonen igjen at de langkjedete nonylfenoletoksilatene brytes ned til nonylfenol og nonylfenol med 1 og 2 etoksilatgrupper, og denne nedbrytningen er større ved termofil enn ved mesofil utråtning, men ytterligere nedbrytning av disse mellomproduktene kunne ikke dokumenteres. Dato: 28.03.03 Side 9 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

2.1.2.1 Aerob, termofil forbehandling + anaerob stabilisering Denne prosesskombinasjonen med en satsvis aerob behandling (våtkompostering) av slammet i ca. 1,5-2,5 timer ved 60-65ºC (10-15 batcher pr. døgn er vanlig) foran en anaerob stabilisering er i drift ved 7 anlegg i Norge. Ett av anleggene (Fuglevik r.a. ved Moss) deltok med en månedsblandprøve av ferdigbehandlet slam i den undersøkelsen av organiske miljøgifter i slam som ble gjennomført i 1996-97 (Paulsrud et al., 1997a), men denne undersøkelsen ga ikke noe grunnlag for å vurdere en eventuell nedbrytning av organiske miljøgifter ved denne prosesskombinasjonen. Det er ikke funnet noe data i litteraturen om hvordan en slik kortvarig satsvis våtkompostering vil påvirke organiske miljøgifter forut for en tradisjonell anaerob stabilisering, og spørsmålet er om oppholdstiden under aerobe betingelser er lang nok til at det kan skje en viss nedbrytning av de stoffene som er lettest nedbrytbare under aerobe forhold. 2.1.2.2 Pasteurisering + anaerob stabilisering Ved denne prosesskombinasjonen blir slammet varmet opp til ca. 70ºC i ca. 30-60 minutter ved hjelp av varmevekslere, før det avkjøles igjen og føres inn på etterfølgende råtnetank(er). Det er ikke funnet noe informasjon i litteraturen om effekten av pasteuriseringsprosessen på organiske miljøgifter, men det finnes ingen grunn for å anta at selve pasteuriseringen (uten luft/oksygen-tilførsel og med kort oppholdstid) skal ha noen innvirkning, med unntak av svært flyktige forbindelser som kan drives av ved 70ºC. 2.1.2.3 Termisk hydrolyse + anaerob stabilisering Termisk hydrolyse (basert på Cambi-metoden) innebærer at slammet utsettes for en temperatur på ca. 170ºC ved 7-7,5 bar i 20 minutter. Slammet avkjøles deretter til 40ºC før det pumpes inn på råtnetanken. Metoden benyttes ved ett renseanlegg i Norge (HIAS ved Hamar). I litteraturen finnes det lite data om effekten av termisk hydrolyse på organiske miljøgifter i slam, men det er gjort noen undersøkelser i forbindelse med termisk kondisjonering for å bedre avvanningsegenskapene til slam. Denne prosessen benytter vanligvis temperaturer på ca. 180ºC og trykk på 15-20 bar, og er dermed ganske lik Cambi-metoden. I følge Randall et al. (1980) vil termisk kondisjonering ikke gi noen vesentlig reduksjon av organiske miljøgifter i slam. Abendt et al. (1994) har presentert resultater fra månedlige analyser av PCB og dioksiner/furaner (PCDD/F) ved renseanlegget i Nürnberg over en toårsperiode. Anlegget benyttet termisk kondisjonering av slammet (Porteous-prosessen) med opptil 200ºC og 28 bar. Det viste seg at denne metoden ga en oppkonsentrering av PCDD/F og PCB i slammet med en faktor på hhv. 3,2 og 1,3 når en regner konsentrasjonene på tørrstoff-basis. For PCB blir dette forklart med en tilsvarende reduksjon av organisk stoff i slammet (overføring til væskeog gassfase), mens økningen i PCDD/F blir tilskrevet en nydannelse av dioksiner/furaner i prosessen. Anlegget for termisk kondisjonering er siden blitt lagt ned og erstattet med kjemisk kondisjonering, da man ikke klarte å overholde de tyske grenseverdiene for PCB og dioksiner/furaner i slam til jordbruket. Analyser av ferdigbehandlet slam fra HIAS i 1996-97 (Paulsrud et al., 1997a) og i 2001-02 (Nedland & Paulsrud, 2002) viser at PCB-verdiene var noe høyere i dette slammet enn i slam fra de seks andre anleggene som var med i undersøkelsene, men verdiene var fortsatt vesentlig lavere enn svenske grenseverdier og forslag til EU-krav. Også dioksin/furan-verdiene i HIAS-slammet var blant de høyeste som ble målt, men igjen var nivået lavt i forhold til internasjonale grenseverdier. Resultatene fra HIAS gir imidlertid ikke grunnlag for å si noe om effekten av termisk hydrolyse på innholdet av organiske miljøgifter i slam, siden det bare ble analysert på ferdigbehandlet slam. Dato: 28.03.03 Side 10 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

2.1.2.4 Anaerob stabilisering + termisk tørking Denne prosesskombinasjonen benyttes ved 8 norske renseanlegg som til sammen produserer nesten halvparten av alt avløpsslam i Norge. Det finnes en rekke forskjellige anleggstyper for termisk tørking av slam, men felles for flesteparten av disse er at slammet utsettes for temperaturer over 100ºC og med relativt korte oppholdstider (< 30 minutter). Dette innebærer at eventuelle flyktige organiske forbindelser som fortsatt finnes i slammet (f.eks. flyktige aromater), vil kunne drives av i tørkeprosessen. Dette vil spesielt være tilfelle for slamtyper som ikke tidligere har vært utsatt for kraftig lufting (f.eks. i aktivslamanlegg eller i luftede slamlagertanker), og det gjelder mesteparten av slammet i Norge siden vi har få aktivslamanlegg av noe størrelse. Det er ikke funnet noe data i litteraturen som dokumenterer fullskala-fjerning av organiske miljøgifter ved termisk tørking av slam. 2.1.3. Kalkbehandling Tilsetting av ulesket kalk til avvannet slam (Orsametoden) brukes som hygieniseringsmetode ved ca. 10 anlegg i Norge. De fleste anleggene tilsetter så store mengder kalk at man oppnår temperaturer på over 55ºC i mer enn 2 timer, og samtidig øker ph-verdien i slammet til ca. ph 12,4. Prosessen har også fått en viss utbredelse i England og Frankrike, men det har ikke lykkes å finne noe dokumentasjon i litteraturen vedrørende prosessens eventuelle innvirkning på organiske miljøgifter i slam. To prosesser for kjemisk behandling av kommunalt slam har fått en viss utbredelse i USA de siste 10-15 årene, men foreløpig er det få anlegg i Europa. Dette er Chemfix-prosessen og N- ViroSoil prosessen, som begge har likheter med Orsametoden. Metodene er basert på at slammet tilsettes alkaliske kjemikalier (bl.a. ulesket Portland cement eller støv fra cementproduksjon), og resultatet er et slamprodukt som hevdes å være stabilisert, hygienisert, delvis avgiftet og med en jordlignende konsistens. For Chemfix-prosessen er det vist at den kan redusere slammets innhold av klorerte aromater (bl.a. pentaklorfenol og PCB) (Reimers et al., 1990). Man mener at dette kan skyldes en deklorering under reduktive betingelser, men mekanismene er ikke skikkelig klarlagt. Prosessene er nærmere beskrevet av Paulsrud (1990). 2.1.4. Kompostering Kompostering av slam i Norge omfatter 6 anlegg med reaktorkompostering og et relativt stort antall anlegg som driver med rankekompostering eller en form for langtidslagring med vending av haugene/rankene èn til to ganger i året. I 1999 ble det i regi av NORVAR gjort en undersøkelse av langtidslagring og rankekompostering som grunnlag for utarbeidelse av en veiledning for disse slambehandlingsmetodene (Nedland & Paulsrud, 1999). Det var bare 53 anleggseiere som svarte på et spørreskjema vedrørende erfaringer med metodene, mens skjemaet ble sendt ut til 187 anlegg som i følge Fylkesmennene og driftsassistansene skulle praktisere disse metodene. Ingen av anleggene for kompostering av slam har deltatt i de to store undersøkelsene av organiske miljøgifter i slam (Paulsrud et al., 1997a og Nedland & Paulsrud, 2002), men parallelt med den første undersøkelsen i 1996-97 ble det også tatt ut prøver fra kompost produsert av våtorganisk avfall (se kap. 2.2). Amundsen et al. (2001b) har gjennomført en kontrollert undersøkelse av hvordan bl.a. noen organiske miljøgifter (PAH, ftalater, nonylfenol (NP) og nonylfenoletoksilater (NPEO) samt LAS) brytes ned ved fullskala rankekompostering av slam. Undersøkelsene ble foretatt ved anlegget til Lindum Ressurs og Gjenvinning i Drammen, hvor avvannet slam fra Muusøya og Solumstrand renseanlegg ble blandet med granbark i forholdet 1:2 i en stor ranke på ca. Dato: 28.03.03 Side 11 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

200m 3 (L = 60m, B = 5m, H = 2m). Ranken ble vendt 2 ganger pr. uke i 12 uker, og det ble tatt ut 3 parallelle prøver fra ranken ved start og deretter i uke 1,2,3,6,12 og 28. Innholdet av de undersøkte organiske miljøgiftene var lavt i slammet før komposteringen (lavere enn danske og svenske grenseverdier), men likevel ble det oppnådd en nedbrytning av PAH (16 stk.) på 73%, DEHP på 63%, nonylfenoletoksilater (NPEO) på 92% og LAS på 75%. Innholdet av nonylfenol (NP) økte imidlertid med 104% gjennom komposteringsprosessen. Dette forklares med at NPEO brytes lett ned til NP under aerobe forhold, mens den videre nedbrytningen av NP skjer relativt langsomt og er ikke blitt fullført ved den aktuelle oppholdstiden i komposteringen. Mesteparten av nedbrytningen av de organiske miljøgiftene skjedde i perioden mellom 3 og 6 ukers komposteringstid, men en betydelig nedbrytning (spesielt for NP og LAS) skjedde også i perioden fra 6 til 12 uker etter start av komposteringen. Møller et al. (2000) har gjennomført komposteringsforsøk i laboratorieskala med både avløpsslam og husholdningsavfall ved forskjellige temperaturer. I forsøkene med slam ble det oppnådd noe varierende resultater for nedbrytning av PAH, men ved 65ºC ble det målt 70% reduksjon i løpet av 24-28 dagers kompostering. Ftalatet DEHP ble redusert med 91% under de samme driftsbetingelser, og summen av nonylfenol og nonylfenoletoksilater (NPE) ble redusert med hele 97% ved 35ºC, mens man ikke fant noen nedbrytning av NPE ved 70ºC. Reduksjonen av LAS var på 65-98% både ved 35ºC og 55ºC ved 29-39 dagers kompostering. 2.1.5. Langtidslagring Det finnes ingen offisiell definisjon av hva som menes med langtidslagring av slam i Norge, til tross for at metoden anses for å gi en tilfredsstillende stabilisering og hygienisering i henhold til Slamforskriften. Basert på NORVARs undersøkelse (Nedland & Paulsrud, 1999) er det foreslått å sette en minimums lagringstid på 3 år for å oppfylle Slamforskriftens krav (gjelder spesielt kravet om at hygienisert slam ikke skal inneholde infektive parasittegg). Mange anlegg drives imidlertid som en mellomting mellom langtidslagring og rankekompostering, d.v.s. vending av ranker/hauger 1-2 ganger pr. år. Dette gir minimal temperatureffekt p.g.a. aerob omsetning men slammet får på denne måten en bedre struktur for etterfølgende disponering. Det er for øvrig også grunn til å tro at en del anlegg for langtidslagring av slam gradvis vil gå over til å bli permanente deponier, spesielt anlegg som allerede er lokalisert på søppelfyllplasser. I Norge benyttes langtidslagring av slam som ikke er stabilisert eller hygienisert på forhånd, mens lagring av slam etter endt slambehandling (f.eks. utråtning) og i påvente av endelig disponering, er vanlig praksis i mange land. Det er imidlertid gjort svært få kontrollerte undersøkelser av hva som skjer med innholdet av organiske miljøgifter i slammet i løpet av forskjellige lagringstider, ulike klimatiske forhold etc. Lahl et al. (1992) har registrert endringen i innholdet av en del organiske miljøgifter ved lagring av slam som er utråtnet, kalkkondisjonert (10-15% kalk på TS-basis) og avvannet i kammerfilterpresser. Lagringen av slammet fant sted utendørs på en asfaltert plate, og det ble ikke vendt under lagringen. Det ble ikke registrert vannmengder eller konsentrasjoner i avrenningsvannet fra platen, d.v.s. man hadde ikke kontroll over alle delstrømmer. Det ble tatt ut prøver av slamhaugen over en 2-års lagringsperiode, og konsentrasjonene av de analyserte parametre er vist i tabell 1. Dato: 28.03.03 Side 12 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

Tabell 1. Reduksjon av organiske miljøgifter i slam ved langtidslagring (Lahl et al., 1992) Parameter PAH 1) DEHP PCB 1) DDT PCDD/F (i-te) Enhet mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS ng/kg TS Konsentrasjoner i slammet Ved start Etter 1 år Etter 2 år 30 5 0,05 3,7 1,0 0,52 0,36-0,08 0,03-0,005 140 120 50 1) Det er ikke angitt hvilke PAH- og PCB-forbindelser som er inkludert i analysene. Med forbehold om at det kan være gjort metodefeil i denne undersøkelsen (ikke kontroll på alle delstrømmer), er dette svært interessante resultater som også kan være aktuelle for norske forhold. I en dansk fullskala undersøkelse (Miljøstyrelsen, 2000) har man sett på nedbrytningen av stoffene PAH (9 stk.), DEHP, NPE og LAS ved lagring av to forskjellige slamtyper (avvannet biologisk overskuddsslam med 20% TS og avvannet, utråtnet mekanisk-kjemisk slam med 26% TS) i perioden februar november 1999. Begge slamtypene ble lagret i hver sin 15m 3 container i hele forsøksperioden og parallelt fulgte man opp med en 15m 3 haug med det utråtnete slammet som ble mekanisk vendt hver annen til tredje uke for å få en aerob omsetning i slammet. Utråtnet slam fra det samme renseanlegget ble også lagt ut på plantebaserte tørkesenger (slammineraliseringsanlegg) og fulgt opp i den samme forsøksperioden. Det ble tatt ut prøver jevnt fordelt over hele forsøksperioden (9 mnd.) og også på ulike nivåer i de to containerne med lagret slam. Resultatene viste ingen nedbrytning av de undersøkte stoffene i det biologiske slammet (aktivslam) hvor utgangskonsentrasjonene var lave, mens man oppnådde en viss nedbrytning i det utråtnete slammet hvor utgangskonsentrasjonen var høyere (41% for LAS, 0-27% for PAH, 0-14% for DEHP og 0% for NPE) p.g.a. aerob omsetning i det øverste slamsjiktet (20cm). Haugen med utråtnet slam som ble regelmessig vendt og dermed tilført oksygen, viste reduksjoner for LAS, PAH, DEHP og NPE på hhv. 90%, 32%, 47% og 43%. De plantebaserte tørkesengene viste seg å være svært effektive for å bryte ned de organiske miljøgiftene og resultatene viste følgende reduksjoner: LAS : 98%, PAH : 60%, DEHP : 60% og NPE : 93%. De generelle konklusjonene fra fullskalaforsøkene er at det skjer liten eller ingen nedbrytning under anaerobe lagringsforhold innenfor en tidsramme på 9 måneder, og at oksygentilførsel er den avgjørende faktor for å få en omsetning av de organiske miljøgiftene, og temperaturen har betydning for hvor raskt denne omsetningen skjer. 2.2. Våtorganisk avfall Våtorganisk avfall fra husholdninger i Norge er inntil de siste årene utelukkende blitt behandlet i komposteringsanlegg. Komposteringen skjer i de samme typer anlegg som for avløpsslam, d.v.s. rankekompostering og reaktorkompostering (bingekompostering), men for våtorganisk avfall kreves det en mer omfattende forbehandling (åpne poser, fjerne plast og store gjenstander samt sørge for en god blanding av materialet). Komposteringsanleggene for våtorganisk avfall er som oftest interkommunale og er relativt store, med kapasiteter fra ca. 20.000 pe til ca. 250.000 pe. Noen av de største anleggene har kompostering av både våtorganisk avfall og avløpsslam i separate linjer. I løpet av 2001-2002 ble det satt i gang to anlegg for anaerob stabilisering av våtorganisk avfall (biogassanlegg). Anlegget på Kongsberg behandler en blanding av våtorganisk avfall og slam fra kommunens avløpsrenseanlegg. Den anaerobe stabiliseringen skjer i to seriekoplete Dato: 28.03.03 Side 13 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

råtnetanker som begge drives ved 55ºC, d.v.s. termofil utråtning. Dette gir i følge leverandøren av anlegget et stabilisert og hygienisert produkt som etter avvanning har et TS-innhold på ca. 30%, og strukturen er omtrent som for moden kompost (Knap, 2002). Biogassen fra anlegget brukes til produksjon av strøm og varme. Det andre anlegget ligger på Lillehammer og behandler våtorganisk avfall fra alle kommunene rundt Mjøsa (til sammen ca. 185.000 pe). Etter forbehandlingen blir avfallet ført til termisk hydrolyse (Cambi-prosessen, se kap. 2.1.2.3) før den anaerobe stabiliseringen ved ca. 40ºC (mesofil utråtning). Slammet avvannes deretter og legges til slutt ut i ranker for en enkel etterkompostering for å få en bedre struktur og konsistens på sluttproduktet. Biogassen brukes for produksjon av damp til hydrolysen og til elektrisitet. På enkelte søppelfyllplasser har man også lagt våtorganisk avfall fra husholdningene i en tett del av fyllingen og deretter dekket over med tette masser. På denne måten etableres det såkalte bioceller, hvor det skjer en anaerob stabilisering av avfallet ved lav temperatur over lang tid. Biogassen samles opp sammen med øvrig deponigass og kan f.eks. brukes til strømproduksjon. Foreløpig er det ikke tatt ut noe ferdigbehandlet råtnerest fra slike bioceller i Norge. Samtidig med den første, store undersøkelsen av organiske miljøgifter i avløpsslam i Norge (Paulsrud et al., 1997a) ble det også tatt én prøve av kompost fra 9 forskjellige komposteringsanlegg for våtorganisk avfall (Paulsrud et al., 1997b). Konklusjonen fra denne undersøkelsen er at alle kompostprøvene hadde lavere innhold av organiske miljøgifter enn grenseverdiene i det danske regelverket for avfallsbaserte produkter på jordbruksarealer (Miljø- og Energiministeriet, 1996). Sammenlignet med avløpsslam hadde alle kompostprøvene lavere innhold av dioksiner/furaner, PCB, kreosoler, nonylfenol/-etoksilater og ftalater, mens PAH-innholdet i noen av kompostprøvene lå på samme nivå som i slamprøvene med lavest PAH-innhold. Innholdet av LAS var omtrent på samme nivå som i avløpsslam, men disse resultatene er det knyttet stor usikkerhet til, da det senere har vist seg at den benyttede analysemetoden ikke ga pålitelige resultater. Ved sammenligningen av innholdet av organiske miljøgifter i kompost fra våtorganisk avfall med innholdet i avløpsslam fra sju store norske avløpsrenseanlegg er det viktig å være klar over forskjellene i behandlingsteknologi for de to avfallstypene. De undersøkte avløpsslammene hadde enten gjennomgått anaerob stabilisering + en hygieniseringsmetode eller kalkbehandling, og disse prosessene vil gi en dårligere nedbrytning av organiske miljøgifter enn kompostering (se kap. 2.1). Det finnes svært lite informasjon i litteraturen om reduksjonen av organiske miljøgifter i våtorganisk avfall ved de to hovedprosessene som er i bruk: kompostering og anaerob stabilisering. For anaerob stabilisering (biogassanlegg) som det finnes flere hundre av i Europa, er det bare funnet én litteraturreferanse. Hartmann & Ahring (2002) har studert nedbrytningen av ftalater ved anaerob stabilisering av våtorganisk husholdningsavfall. Det ble kjørt forsøk i laboratoriereaktorer både ved 55ºC (termofil utråtning) og ved 68ºC (hypertermofil utråtning). Ved 55ºC oppnådde man 38-70% reduksjon av DBP (oppholdstid 15 døgn), men det var ingen signifikant reduksjon av DEHP. Med et to-trinns biogassanlegg (1. trinn : termofil utråtning i 15 døgn + 2. trinn: hyper-termofil utråtning i 5 døgn) økte reduksjonen av DBP til 62-74% og man oppnådde en DEHP-reduksjon på 34-53%. I komposteringsforsøkene som Møller et al. (2000) gjorde i laboratorieskala med våtorganisk avfall ved forskjellige temperaturer, fant man at sum PAH-forbindelser ble redusert med 31% ved 34 dagers kompostering og 50% ved 90 dagers kompostering så lenge temperaturen var 35ºC. Ved å øke temperaturen til 70ºC var PAH-nedbrytningen 64% ved 34 dagers kompostering. For ftalatet DEHP oppnådde man 96-99% reduksjon ved 35ºC i løpet av 34 dager, og summen av nonylfenol og nonylfenoletoksilater (NPE) ble redusert med 80% ved Dato: 28.03.03 Side 14 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

55ºC, mens man ikke fant noen nedbrytning av NPE ved 70ºC. Reduksjonen av LAS var tilnærmet 100% både ved 35ºC og 55ºC etter 39 dagers kompostering. Dato: 28.03.03 Side 15 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

3. Reduksjon av smittestoffer ved ulike behandlingsmetoder for organisk avfall 3.1. Avløpsslam For norske slambehandlingsanlegg er det en vesentlig forskjell på reduksjon av organiske miljøgifter og reduksjon av smittestoffer (hygienisering), da alle anlegg siden slutten på 80- tallet er bygd for å tilfredsstille hygieniseringskravene i det norske slamregelverket (se kap. 3.1.1), mens ingen av anleggene er bygd for å fjerne organiske miljøgifter. I dette litteraturstudiet er det derfor ikke gjort noen gjennomgang av de ulike hygieniseringsmetodene i Norge med henblikk på reduksjonen av smittestoffer, da alle anlegg i utgangspunktet skal gi en tilfredsstillende hygienisering. Ulik dimensjonering og drift vil imidlertid i praksis gi noe varierende hygieniseringsresultater, og ved sammenligning av anlegg fra forskjellige land er det viktig å være klar over de forskjellene som er mellom ulike lands krav til hygienisering av slam. For norske anlegg er det de tyske og amerikanske slamregelverkene som har hatt størst betydning, og disse blir derfor gjennomgått her (kap. 3.1.2 og 3.1.3). 3.1.1. Norske hygieniseringskrav Den norske slamforskriften (MD & SHD, 1995) krever at alt slam som skal brukes på jordbruksarealer, grøntarealer eller som en ingrediens i ulike jordblandinger, skal være hygienisert. Kravet til et hygienisert slam er at det ikke skal inneholde Salmonella-bakterier eller infektive parasittegg, og innholdet av termostabile koliforme bakterier (TKB) skal være lavere enn 2500 pr. gram tørrstoff. Det norske regelverket har bare krav til innholdet i det hygieniserte slammet og ikke til en viss reduksjon av antallet patogene organismer eller indikatororganismer, slik som f.eks. det tyske slamregelverket og forslaget til nytt EU-direktiv for avløpsslam (se kap. 3.1.2 og 3.1.4). Dette har medført at alle norske slambehandlingsanlegg har hatt hovedfokus på å tilfredsstille de angitte krav til hygienisering, og det er ikke utført noen studier av hvor stor reduksjon av patogener og indikatororganismer som de ulike hygieniseringsmetodene gir ved norske slambehandlingsanlegg. Slamforskriften inneholder ingen anvisninger eller råd for hvordan anleggseierne skal dokumentere om slammet overholder kravene til hygienisering. Dette er i motsetning til tungmetallkravene, hvor Slamforskriften angir at det skal utarbeides en innholdsdeklarasjon som skal følge med alle leveranser av slam til jordbruk eller grøntarealer. I en veiledning for prøvetaking av slam (Paulsrud, 1995), som ble utarbeidet i tilknytning til Slamforskriften, er det også beskrevet prøvetakingsopplegg for bakteriologiske analyser. Det fremgår av dette at det skal tas separate prøver (stikkprøver) av ferdig behandlet slam, og at disse skal analyseres så raskt som mulig etter prøveuttak. Prøvetakingsfrekvensen er foreslått til minimum en gang per måned, men i tillegg er det sterkt anbefalt at det etableres en prosessorientert driftskontroll av hygieniseringstrinnet på anlegget. I denne driftskontrollen (internkontroll) bør det inngå en kontinuerlig registrering av temperatur, oppholdstider, og evt. ph i hygieniseringstrinnet, slik at uttak av prøver for bakteriologiske analyser av ferdigbehandlet slam bare er et supplement til anleggets internkontroll, og primært skal avdekke om det skjer en rekontaminering av slammet etter hygieniseringstrinnet. Tilsynet med at de hygieniske kravene i Slamforskriften overholdes, er lagt til helseetaten i kommunene, og i mange kommuner er dette en lavt prioritert oppgave. Dette har medført mange forskjellige rutiner på renseanleggene når det gjelder prøvetaking for bakteriologiske analyser. Ved flere renseanlegg blir frosne månedsblandprøver som primært lages for deklarasjon av innholdet av tungmetaller, organisk stoff og næringsstoffer i slammet, også brukt for bakteriologiske analyser. Det er også ofte uklare rutiner for å unngå bakteriologisk kontaminering av prøvene ved selve prøveuttaket. Dato: 28.03.03 Side 16 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

I praksis er det de kommunale og interkommunale næringsmiddeltilsyn, med sine bakteriologiske laboratorier, som analyserer slamprøvene. Dette fungerer bra når det gjelder TKB- og Salmonella-analyser, mens analyser av infektive parasittegg utføres kun av Veterinærhøgskolen i Oslo, og der er kapasiteten svært begrenset når det gjelder rutineanalyser av slam. I tillegg har man det problemet at parasittegg ofte forekommer i et lite antall og bare periodevis i det ubehandlete slammet, slik at for eksempel månedlige stikkprøver av hygienisert slam ikke vil gi noen sikkerhet for om hygieniseringsprosessen fungerer tilfredsstillende, selv om man ikke kan påvise infektive parasittegg i prøvene. Det er utarbeidet flere rapporter hvor man har sammenstilt driftserfaringer fra de norske anleggene for slamhygienisering (Nedland & Paulsrud, 1996; Nedland & Paulsrud, 1999; Paulsrud et al., 2001 og Nybruket et al., 2003). Felles for disse rapportene er at det har vært relativt få anlegg som har en god dokumentasjon på den hygieniske kvaliteten av det ferdigbehandlete slammet. For å komme fram til bedre systemer for anleggseiernes kontroll og dokumentasjon på hvorvidt de overholder Slamforskriftens krav om hygienisering av slammet, ble det i regi av NORVAR gjennomført et forprosjekt i 2001 (Paulsrud & Storhaug, 2001). Basert på erfaringene fra slamregelverkene i USA og Tyskland (de eneste land som i likhet med Norge, hadde krav til fjerning av parasittegg), ble det her foreslått et kontrollopplegg som vil sikre anleggseierne en dokumentasjon i forhold til samtlige hygienekrav i Slamforskriften. Det bør innføres et internkontrollsystem for slambehandlingen hvor man kontinuerlig registrerer/dokumenterer de faktiske driftsbetingelser som på forhånd er definert som kritiske for å få et hygienisert slam (for eksempel temperatur, oppholdstid og evt. ph i hygieniseringstrinnet). Det bør tas regelmessige prøver (minimum månedlige stikkprøver) av det ferdigbehandlete slammet før det forlater renseanlegget/slambehandlingsanlegget. Prøvene skal analyseres på termotolerante koliforme bakterier og Salmonella-bakterier. Dette vil gi en tilfredsstillende kontroll på om det forekommer rekontaminering av slammet etter at det har forlatt hygieniseringstrinnet. NORVAR videreførte dette prosjektet i 2002, og det ble da fokusert på å komme fram til de kritiske driftsbetingelsene for flere av hygieniseringsmetodene. Siden det dimensjonerende kravet til et hygienisert slam er at det ikke skal kunne påvises infektive parasittegg, er det gjennomført såkalte valideringstester ved fullskala anlegg som er representative for den hygieniseringsmetoden de benytter. Testene er gjort med Ascaris-egg (spolorm fra gris) i permeable poser som er blitt plassert inne i hygieniseringsprosessene under varierende, men kontrollerte driftsbetingelser. På denne måten har man kommet fram til kritiske driftsbetingelser for metodene pasteurisering, aerob, termofil forbehandling, vakuumtørking og kalkbehandling (Paulsrud, 2002). For sistnevnte metode er det gjort supplerende laboratorietester for å fastlegge den kombinerte effekten av høy ph og høy temperatur (Paulsrud et al., 2003). 3.1.2. Tyske hygieniseringskrav 3.1.2.1 Generelt De tyske hygieniseringskravene for slam er basert på den utviklingen som skjedde på slamsiden i Europa i perioden 1972 1990 innenfor COST 681-samarbeidet (et Concerted Action program med deltakelse fra EU-landene + Norge, Sverige, Finland og Sveits). De første anleggene for hygienisering av slam ble bygget i Sveits på begynnelsen av syttitallet, etter at det i 1971 var kommet et krav om hygienisering av alt slam som skulle spres på grasmark (beitemark) og på arealer for produksjon av fôrvekster. Hygieniseringskravet ble Dato: 28.03.03 Side 17 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

knyttet opp mot innholdet av bakteriegruppen Enterobacter (<100 pr. gram slam). En rekke renseanlegg installerte pasteuriseringsanlegg (oppvarming til min. 70ºC i min. 30 minutter), og disse ble plassert etter råtnetankene som de aller fleste anlegg hadde fra før. Etter noen års driftserfaringer med etterpasteuriseringsanlegg ble det imidlertid klart at det i mange tilfeller skjedde en kraftig oppblomstring av patogene bakterier igjen ved lagring av det pasteuriserte slammet. Dette førte til at det på slutten av syttitallet ble startet omfattende FoU-arbeider i Sveits for å komme fram til løsninger hvor man unngikk dette problemet, og man kom opp med systemer som forpasteurisering og aerob, termofil forbehandling. Utviklingsarbeid og erfaringer med disse prosessene ble presentert på et COST 681-Workshop i Sveits (CEC, 1982), hvor erfaringer med andre hygieniserings-metoder også ble presentert (kompostering, kalkbehandling, bestråling, termisk tørking og langtidslagring). Utover på åttitallet var det stor aktivitet innenfor COST 681-samarbeidet når det gjaldt stabilisering og hygienisering av slam, og det ble holdt to større konferanser i hhv. England (WRC, 1984) og Tyskland (CEC, 1984) hvor forskningsresultater og fullskala erfaringer ble presentert. I 1987 ble det også i Tyskland innført krav om at slam som skulle spres på beitemark og på arealer for produksjon av fôrvekster, skulle være hygienisert. I praksis gjaldt dette først og fremst slam som ble spredt i våt form. Hygieniseringskravet var knyttet opp mot både infektive parasittegg (Ascaris), Salmonella-bakterier og Enterobacter, og det var etablert en arbeidsgruppe med eksperter som laget et praktisk opplegg for hvordan regelverket skulle etterleves ute på renseanleggene (ATV/VKS, 1986, 1988a, 1988b). Et hygienisert slam skal, i henhold til slamregelverket fra 1987 (ATV/VKS, 1988a), ha gjennomgått en behandlingsprosess som kan dokumentere at: den reduserer antall naturlig forekommende eller innpodete Salmonella-bakterier i slammet med minst fire 10-potenser den eliminerer alle naturlig forekommende eller innpodete parasittegg (Ascaris-egg brukes som referanse) Overholdelse av regelverket er basert på to typer kontroller: metodekontroll driftskontroll (internkontroll) 3.1.2.2 Metodekontroll Metodekontrollen består i en omfattende kontroll av at de benyttede hygieniseringsmetoder tilfredsstiller kravene til hygienisering slik de er definert ovenfor, d.v.s. blant annet krav om at infektive Ascaris-egg skal elimineres i prosessene. En slik metodekontroll vil normalt innebære at man poder slambehandlingsanlegget med Salmonella-bakterier og Ascaris-egg, og det er utarbeidet detaljerte retningslinjer for hvordan denne testingen skal utføres (ATV/VKS, 1988b). Basert på eksisterende kunnskap fra FoU-prosjekter og fullskala hygieniseringsanlegg satte ekspertgruppen opp en liste over hygieniseringsmetoder som de mente allerede hadde gjennomgått tilstrekkelig med metodekontroller (d.v.s. en forhåndsgodkjenning av metoder). Ved bruk av disse behandlingsmetodene ville anleggseierne slippe å gjennomføre ny metodekontroll for hvert anlegg, og i stedet bare konsentrere seg om å etablere og opprettholde en nærmere definert driftskontroll (se kap. 3.1.2.3). De forhåndsgodkjente metodene var: Pasteurisering med etterfølgende anaerob stabilisering (forpasteurisering) Dato: 28.03.03 Side 18 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

Aerob, termofil stabilisering (våtkompostering) Aerob, termofil forbehandling med etterfølgende anaerob stabilisering Rankekompostering (frilandskompostering) Reaktorkompostering Behandling av våtslam med hydratkalk (Ca (OH) 2 ) Behandling av avvannet slam med brent kalk (CaO) 3.1.2.3 Driftskontroll (internkontroll) Driftskontrollen innebærer at man ved uttak av slamprøver umiddelbart etter ferdigbehandling, ikke skal kunne påvise Salmonella-bakterier i 1 gram slam, og antallet Enterobacter skal ikke overstige 1000/g slam. Driftskontrollen er videre basert på at man for de ulike godkjente hygieniseringsprosessene har et opplegg som til enhver tid registrerer de parametre som er kritiske for å oppnå et hygienisert slam i henhold til definisjonen i kap. 3.1.2.1. Slike kritiske parametre er bl.a. temperatur-tid kombinasjoner, ph-verdi og TS-innhold. De viktigste parametre er listet opp nedenfor for de ulike forhåndsgodkjente metodene: Forpasteurisering Råslam skal siles eller kvernes slik at det ikke inneholder slampartikler med diameter over 5 mm. Det skal dokumenteres at enhver slampartikkel, som et minimum, blir utsatt for èn av følgende temperatur-tid kombinasjoner: 65 C i 30 minutter 70 C i 25 minutter 75 C i 20 minutter 80 C i 10 minutter Effektiv oppholdstid i pasteuriseringsreaktoren skal ikke være mindre enn 10 minutter selv om temperaturen overstiger 80 C. Aerob, termofil stabilisering (våtkompostering) Anlegget skal bestå av minst 2 reaktorer i serie for å unngå kortslutningsstrømmer. Samlet oppholdstid i de to reaktorene (like store reaktorvolumer) skal ikke være mindre enn 5 døgn Ved innpumping av råslam 1 gang pr. døgn (max 1 time innpumping og min. 23 timer hygienisering/stabilisering) skal minst èn av følgende temperatur-tid kombinasjoner overholdes: 50 C i 23 timer 55 C i 10 timer 60 C i 4 timer Aerob, termofil forbehandling + anaerob stabilisering I den aerobe reaktoren skal slammet utsettes for temperatur-tid kombinasjoner tilsvarende de som gjelder for forpasteuriseringsanlegg, eller man kan operere med min. 60 C i min. 4 timer Temperaturen i den anaerobe stabiliseringen (råtnetanken(e)) skal ikke underskride 30 C Dato: 28.03.03 Side 19 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1

Rankekompostering Det skal tilsettes strukturmateriale, slik at det før kompostering er et TS-innhold på 40-60% i blandingen Ved vending av haugene (rankene) skal det sikres at man opprettholder min. 55 C i 3 uker. Temperaturen skal måles minst hver dag i tre punkter i haugene (prøvepunkt både i overflaten og i kjernen av haugene) Reaktorkompostering Det skal tilsettes strukturmateriale, slik at det før kompostering er et TS-innhold på min. 30% i blandingen Oppholdstiden i reaktoren skal være minst 10 dager ved en temperatur på minst 55 C. Dessuten skal alt materiale i reaktoren passere en hetesone hvor det er minst 65 C i min. 48 timer Råkomposten som kommer ut fra reaktoren, skal enten ettermodnes i hauger/ranker i minst 2 uker og med min. 1 vending etter 1 uke, eller ettermodnes i en annen reaktor med tilsvarende effekt Behandling av våtslam med hydratkalk Det skal doseres så mye kalkslurry/kalkmelk til våtslam at ph-verdien i kalk/slamblandingen er 12,5 ± 0.3 umiddelbart etter kalktilsettingen Kalk/slam-blandingen skal lagres i våt (uavvannet form) i minst 3 måneder før bruk Behandling av avvannet slam med brent kalk (Orsametoden) Det skal doseres så mye kalkslurry til avvannet slam at ph-verdien i kalk/slamblandingen er 12,5 ± 0.3 umiddelbart etter kalktilsettingen Temperaturen i kalk/slam-blandingen skal være minst 55 C i 2 timer etter kalktilsettingen 3.1.3. Hygieniseringskrav i USA 3.1.3.1 Generelt I USA ble det i 1993 iverksatt et nytt slamregelverk (U.S. EPA, 1993), hvor det bl.a. ble stilt krav om at slam som skal kunne brukes på jordarealer uten noen form for bruksrestriksjoner, skal være hygienisert og stabilisert ( Class A biosolids ). Hygieniseringskravene er basert på at slammet skal gjennomgå en behandling som medfører at det ikke kan påvises verken Salmonella-bakterier, tarmvirus eller infektive parasittegg i slammet etter behandlingen. Som en del av underlaget for det amerikanske slamregelverket, ble det gjort en omfattende kartlegging av eksisterende erfaringsmateriale fra hygienisering av slam (U.S. EPA, 1992). Dette materialet inneholder også retningslinjer for hvordan anleggseierne i praksis skal forholde seg til de nye hygieniseringskravene. En mer oversiktlig brukerveiledning for slamforskriften er også publisert (U.S. EPA, 1994). Det amerikanske slamregelverket opererer med to sett hygieniseringskrav, som deler det behandlete slammet inn i to klasser: A og B. Det er bare kravene til klasse A som blir omtalt her, da disse er tilnærmet like de norske hygieniseringskravene (med unntak av kravet til tarmvirus). Kravene for å oppnå klasse A er tredelte: Dato: 28.03.03 Side 20 : 30 Rapport nr: 02-033 Versjon: 1